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    硫肥對伴礦景天修復(fù)鎘污染土壤的影響

    2022-07-04 03:33:20吳佳玲陳喆游少鴻李茂林周紅燕李侃麒黃曉曼
    關(guān)鍵詞:穴施景天硫酸亞鐵

    吳佳玲,陳喆,2*,游少鴻,李茂林,周紅燕,李侃麒,黃曉曼

    (1.桂林理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,廣西環(huán)境污染控制理論與技術(shù)重點實驗室,廣西 桂林 541004;2.廣西師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院,廣西漓江流域景觀資源保育與可持續(xù)利用重點實驗室,廣西 桂林 541006)

    Cd 通常是鉛鋅礦開采過程中產(chǎn)生的伴生金屬元素,礦區(qū)上游常年粗放式礦冶活動使得礦區(qū)下游大面積農(nóng)田遭受到不同程度的Cd 污染。Cd 可以通過食物鏈富集于人體中,從而對人體造成不可逆轉(zhuǎn)的傷害,Cd 已被國際癌癥研究機構(gòu)(IARC)歸類為致癌物,這使得對Cd 污染土壤的治理與修復(fù)迫在眉睫?;诔e累植物的植物提取技術(shù)是一種綠色友好的農(nóng)田土壤修復(fù)技術(shù),在削減和根除土壤重金屬污染過程中呈現(xiàn)出較大的潛力。迄今為止,世界上發(fā)現(xiàn)的超積累植物有700 多種,其中在中國發(fā)現(xiàn)的Cd 超積累植物有 9 種。伴礦景天()是一種在我國浙江省鉛鋅礦周邊發(fā)現(xiàn)的Cd/Zn 超積累植物,其比某些Cd 超積累植物如遏藍(lán)菜()、寶山堇菜()的生物量更大,且具有很好的土壤Cd、Zn 提取能力。在鉛鋅礦區(qū)周邊自然生長的伴礦景天地上部Cd含量高達(dá)1 470 mg·kg,地上部 Z n 含量高達(dá) 1 4 600 mg·kg。伴礦景天也是目前在Cd污染農(nóng)田土壤修復(fù)工程中應(yīng)用較多的超積累植物之一。現(xiàn)主要通過添加微生物、化學(xué)強化劑及調(diào)控農(nóng)藝措施來強化伴礦景天修復(fù)重金屬污染土壤。但對于一些偏中堿性重金屬污染土壤,其較低的重金屬生物有效性在一定程度上限制了植物提取效率,而土壤pH 是影響土壤重金屬遷移率和生物有效性的主要因素,適當(dāng)降低偏中堿性土壤的pH 可有效提高植物提取效率。近年來,也有研究表明伴礦景天在偏酸性土壤中的Cd提取能力大于在偏中堿性土壤中。因此,對于偏中堿性重金屬污染土壤,適當(dāng)降低土壤pH,提高重金屬生物有效性,是強化景天提取Cd的有效手段之一。

    目前調(diào)節(jié)土壤pH 的方法主要是添加酸堿調(diào)節(jié)劑、螯合劑、表面活性劑等化學(xué)強化劑。但部分化學(xué)強化劑易導(dǎo)致環(huán)境二次污染,且存在價格昂貴、不易推廣等問題。如乙二胺四乙酸(Ethylene diamine tetraacetic acid,EDTA)合成螯合劑雖可使重金屬削減率增加高達(dá)200 倍,但其在環(huán)境中難降解、殘留時間長,存在二次污染風(fēng)險。近年來,一些可生物降解的強化劑如乙二胺二琥珀酸(S,S-ethylenediamine disuccinic acid,EDDS)被越來越多的學(xué)者研究,但因其價格較貴而難以廣泛應(yīng)用于實際工程中。同時,目前添加強化劑的方式大多為基施,但此添加方式易使強化劑施加過量,從而抑制植物生長甚至引起重金屬淋溶污染地下水。因此有必要探索出高效、綠色、廉價的強化劑及施用方式。硫粉和硫酸亞鐵作為常見、廉價的酸堿調(diào)節(jié)劑,不僅可調(diào)節(jié)土壤pH、活化土壤重金屬,同時也可作為肥料供植物吸收。硫是植物生長所需的大量元素之一,土壤中的硫主要以SO的形式被植物根系吸收。近年來,硫在重金屬污染土壤中的形態(tài)轉(zhuǎn)化和在提高植物對重金屬的耐受性等方面受到廣泛關(guān)注。在好氧條件下,硫粉可以被土壤中的氧化細(xì)菌或化學(xué)過程氧化成SO,從而釋放H,降低土壤pH,提高土壤重金屬有效性。前人通過土培或田間試驗研究表明,向偏中堿性土壤基施適量的硫粉可有效提高伴礦景天地上部Cd 含量及提取量。但伴礦景天的根須主要分布在3~10 cm 處,基施硫粉易引起土壤過度酸化,使土壤肥力下降或重金屬淋溶。因此有必要在伴礦景天生長旺盛期穴施硫粉,實現(xiàn)精準(zhǔn)施肥。鐵作為植物生長必需元素之一,參與葉綠素合成、呼吸作用及氧化還原反應(yīng)等生理過程,常作為肥料穴施或噴施在果樹等作物上以改善植株缺鐵癥狀。硫酸亞鐵在土壤中會被氧化成FeO并形成HSO,降低土壤pH,提高土壤重金屬有效性。但目前利用硫酸亞鐵強化超積累植物提取Cd的研究尚未見報道。

    因此,本研究以中性Cd 污染農(nóng)田土壤為研究對象,利用田間小區(qū)試驗方法,探討穴施不同種類及不同濃度的硫肥(硫粉和硫酸亞鐵)對強化伴礦景天修復(fù)Cd 污染農(nóng)田土壤的影響,以期找到適用于伴礦景天的強化植物提取技術(shù),為伴礦景天修復(fù)中性Cd 污染農(nóng)田土壤提供科學(xué)支持和技術(shù)指導(dǎo)。

    1 材料與方法

    1.1 供試材料

    供試植物:伴礦景天扦插苗取自中國科學(xué)院南京土壤研究所廣東省韶關(guān)市仁化縣試驗基地,剪取長度8 cm 以上、直徑3 mm 以上的側(cè)枝或分枝作為一株扦插苗。

    供試土壤:試驗區(qū)位于廣西壯族自治區(qū)桂林市陽朔縣興坪鎮(zhèn)思的村,該區(qū)土壤屬于上游金屬礦區(qū)污染土壤(目前已閉礦多年),其基本理化性質(zhì)和重金屬背景值為pH 6.90、有機質(zhì)12.98 g·kg、全氮1.63 g·kg、全磷 0 .65 g·kg、全鉀 1 8.47 g·kg、全 C d 0.65 mg·kg、全Zn 173 mg·kg、DTPA-Cd 0.28 mg·kg、DTPAZn 3.11 mg·kg。與《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB15618—2018)中的篩選值相比,試驗區(qū)土壤全Cd 含量超標(biāo)1.2 倍。

    供試硫肥:硫粉(純度≥99.9%)購于湖南全鑫化工有限公司;硫酸亞鐵(純度≥98%)購于安徽金秋肥業(yè)有限公司。

    1.2 試驗設(shè)計

    設(shè)置21個長 5 m、寬1.2 m、高0.3 m 的田壟試驗小區(qū),排水溝深0.3 m、寬0.3 m。每公頃基施750 kg含氮、磷、鉀均為17% 的復(fù)合肥料,并覆黑色地膜,于2019年11 月15日將伴礦景天扦插苗以株距25 cm、行距25 cm 移植于試驗區(qū),每個小區(qū)大約種植125 株伴礦景天(2.1×10株·hm)。由于伴礦景天的根須主要分布在3~10 cm 處且適合生長在最大田間持水量為70% 左右的土壤中,而南方土壤最大田間持水量約為25%,通過計算可得本研究每株需穴施200 mL 溶液,土壤質(zhì)量約為1.2 kg。已有研究表明,基施0.5~2.0 g·kg硫粉可有效提高景天地上部Cd 含量與提取量,施加濃度為0.2%~0.5% 的硫酸亞鐵肥可達(dá)到農(nóng)作物增產(chǎn)的目的。因此,本研究設(shè)計了低、中、高濃度的硫粉、硫酸亞鐵共7個處理,每個處理重復(fù)3 次,具體處理的操作規(guī)程見表1。待景天扦插苗返青、長至壯苗時(2020年4 月25日)將硫肥穴施于伴礦景天根圍土壤中,于2020年5月25日與6月25日分別采集伴礦景天與土壤樣品待測。

    表1 不同硫肥強化劑施用方法Table 1 Application methods of different sulfur fertilizer intensifiers

    1.3 樣品采集與前處理

    伴礦景天:分別在添加不同硫肥強化劑30、60 d后對每個小區(qū)采用等距采樣法隨機采集3 株景天,放于對應(yīng)編號的網(wǎng)袋中,帶回實驗室。將植物分為地上部和根部,先用流動的自來水將植物表面雜質(zhì)沖洗干凈,其中根部洗凈后泡于20 mmol·L的 N a-EDTA 溶液15 min,再用超聲波清洗儀超聲清洗10 min,最后用去離子水反復(fù)漂洗3 次。樣品晾干裝于對應(yīng)編號信封袋中,再放入烘箱105 ℃殺青2 h、70 ℃烘干至質(zhì)量恒定,取出后稱量生物干質(zhì)量,最后用攪拌機粉碎后貯存于密封袋中用于后續(xù)Cd含量的測定。試驗區(qū)剩余的伴礦景天統(tǒng)一收割曬干后,交于有資質(zhì)的單位對其進(jìn)行無害化處置。

    土壤:分別在添加不同硫肥強化劑前和添加后10、30、60 d 對每個處理小區(qū)采集 5個點位深度為 0 ~15 cm 的耕作層土壤制成混合樣,土樣裝于對應(yīng)編號的布袋中帶回實驗室,自然風(fēng)干,去除石頭、樹葉等雜質(zhì)后粉碎,過20 目和100 目的尼龍篩,分別貯存于密封袋中用于測定土壤pH、有效態(tài)Cd 含量和Cd 全量等指標(biāo)。

    1.4 測定方法與數(shù)據(jù)分析

    土壤有機質(zhì)采用重鉻酸鉀氧化-外加熱法測定;全氮采用半微量開氏法,用流動注射儀測定;全磷采用NaOH 熔融-鉬銻抗顯色法,用紫外分光光度計測定;全鉀采用NaOH 熔融法,用ICP-OES 測定;土壤pH 按照水土比 2.5∶1,使用 pH 計測定;植物、土壤重金屬含量采用HNO-HO消解,用ICP-OES 測定植物消解液Cd含量,ICP-MS測定土壤Cd全量;土壤Cd有效態(tài)含量采用DTPA 浸提法,用ICP-MS 測定。測定分析過程中所用試劑均為優(yōu)級純,土壤、植物分別采用國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì) GBW - 07404(GSS - 4)、GBW -07603(GSV-2)進(jìn)行質(zhì)量控制,樣品回收率控制在96.6%~102.5%。

    不同處理間效果差異性分析采用SPSS 25 中One-way ANOVA 檢驗,同一濃度水平不同硫肥品種效果差異性分析采用獨立樣本檢驗。在檢驗差異之前,對所有數(shù)據(jù)進(jìn)行正態(tài)性和方差齊性檢查,<0.05表示差異顯著。采用Origin 2017繪圖。

    本文涉及到的計算公式如下:

    原污染土壤 Cd 總量(g)=修復(fù)前土壤 Cd 全量(mg·kg)×耕地層深度(15 cm)×容重(1.2 g·cm)×面積(10 000 m)

    植物Cd 提取量(g)=單株植物地上部Cd 提取量(mg·株)×株數(shù)/1 000

    植物Cd 提取率=植物Cd 提取量(g·hm)/原污染土壤Cd總量(g·hm)×100%

    2 結(jié)果與分析

    2.1 穴施不同硫肥后土壤pH與DTPA-Cd含量

    穴施不同硫肥前(2020年4 月24日),土壤pH 為5.99、DTPA-Cd 含量為 0.09 mg·kg。從表 2 可知,穴施不同硫肥10 d 后,與CK 相比,各處理組土壤pH 顯著降低,且隨著穴施濃度的提高與時間的延長,土壤pH 不斷降低,最終趨于穩(wěn)定。穴施60 d 后,與CK 相比,處理組土壤pH 降低0.29~1.13個單位:硫粉處理中SRH 降低幅度最大,達(dá)1.13個單位;硫酸亞鐵處理中FeRH 降低幅度最大,達(dá)0.67個單位;同時在同一濃度水平下,硫粉處理土壤pH 顯著低于硫酸亞鐵處理。

    與 CK 相比,穴施硫肥 10 d 后,除 SRL 外,其他處理土壤DTPA-Cd含量顯著升高,具體見表2。穴施硫粉0~30 d 過程中,DTPA-Cd 含量隨著穴施濃度和時間的增加不斷提高,30 d 后SRH 達(dá)到最高,較CK 提高350.0%,60 d 后呈降低趨勢。穴施硫酸亞鐵10 d后,DTPA-Cd 含量隨著穴施濃度的增加而增加,F(xiàn)eRH 處理達(dá)到最高,較CK 提高333.3%;同時隨著時間的增加DTPA-Cd 含量呈不同的動態(tài)變化趨勢。穴施60 d 后,同一濃度水平下,硫粉處理土壤DTPA-Cd含量顯著低于硫酸亞鐵處理。

    表2 不同時期土壤pH與DTPA-Cd變化情況Table 2 Changes of soil pH and DTPA-Cd in different periods

    2.2 穴施不同硫肥后伴礦景天生物量

    在伴礦景天生長旺盛期穴施不同硫肥強化劑,對伴礦景天地上部、根部生物量的影響如圖1 所示。穴施硫粉 30 d 后,與 CK 相比,SRL、SRH 干質(zhì)量顯著提高;同時隨著穴施時間的延長與濃度的提高,干質(zhì)量呈升高的趨勢。60 d后伴礦景天地上部、根部干質(zhì)量較30 d 時分別提高了33.1%~113.8%、16.1%~66.4%;SRH 地上部、根部干質(zhì)量最高,分別為23.0、4.1 g·株,較CK 分別提高了42.0%、57.1%。穴施硫酸亞鐵30 d 后,與CK 相比,各處理無顯著提高;但隨著穴施時間的延長與濃度的提高,干質(zhì)量呈升高的趨勢,60 d 時FeRM、FeRH 地上部干質(zhì)量較 CK 顯著提高(圖1c)。60 d 后伴礦景天地上部、根部干質(zhì)量較30 d 時分別提高了17.7%~133.8%、16.5%~56.6%;在FeRH處理下地上部、根部干質(zhì)量最高,分別為22.8、3.7 g·株,較 CK 分別提高了40.7%、44.0%。除 SRL 外,在同一濃度水平下,硫粉、硫酸亞鐵處理地上部干質(zhì)量無顯著差異。綜上所述,穴施不同硫肥60 d對伴礦景天具有較為明顯的促生作用,其中高濃度硫肥處理促生效果最為明顯。

    圖1 穴施不同硫肥后伴礦景天地上部、根部生物量Figure 1 The shoot and root biomass of S. plumbizincicola after applying different sulfur fertilizers to the holes

    2.3 穴施不同硫肥后伴礦景天Cd含量

    從表3 可知,與CK 相比,伴礦景天地上部Cd 含量顯著提高。穴施硫粉30 d 后,與CK 相比,地上部、根部Cd 含量分別提高了66.0%~130.1%、32.1%~48.2%;隨著穴施時間的延長,地上部Cd 含量呈降低的趨勢,根部Cd 含量呈升高的趨勢。與穴施30 d 相比,60 d 后伴礦景天地上部Cd 含量降低了5.4%~33.8%,根部Cd 含量提高了20.6%~37.5%;且SRH 地上部、根部Cd 含量較高,較CK 分別提高了44.3%、12.0%。穴施硫酸亞鐵30 d 后,與CK 相比,地上部、根部(除FeRM 外)Cd 含量分別提高了50.9%~156.2%、38.5%~70.0%;隨著穴施時間的延長,除FeRM 處理地上部外,其他處理地上部、根部Cd 含量均呈升高的趨勢。與穴施30 d 相比,60 d 后伴礦景天地上部、根部Cd 含量分別提高了25.5%~39.4%、41.5%~117.8%;且 FeRH 處理地上部、根部Cd 含量較高,較CK 分別提高了132.1%、29.7%。同時,在同一濃度水平處理下,硫酸亞鐵處理地上部Cd 含量顯著高于硫粉處理。

    表3 不同時期伴礦景天Cd含量(mg·kg-1)Table 3 Cd content of S. plumbizincicola in different periods(mg·kg-1)

    2.4 穴施不同硫肥后伴礦景天Cd提取量

    穴施不同硫肥強化劑對伴礦景天地上部、根部Cd 提取量的影響如圖2 所示。穴施硫粉30 d 后,與CK 相比,地上部、根部Cd 提取量顯著提高;同時隨著時間的延長,除SRL 外,其他處理地上部、根部Cd 提取量呈升高的趨勢。60 d 后伴礦景天地上部、根部Cd 提取量較30 d 時分別提高了41.3%~56.9%、40.2%~129.1%;且SRH 處理的地上部、根部Cd 提取量最高,分別為1.56、0.26 mg·株,較CK 分別提高了105.3%、73.3%。穴施硫酸亞鐵30 d 后,與CK 相比,地上部、根部(除FeRM 外)Cd 提取量顯著提高;同時隨著時間的延長與濃度的提高,地上部、根部提取量呈升高的趨勢。60 d 后伴礦景天地上部、根部Cd 提取量較30 d 時分別提高了47.8%~154.5%、85.3%~154.0%;且FeRH 地上部、根部Cd 提取量最高,分別為 2.48、0.27 mg·株,較 CK 提高了 226.3%、80.0%。穴施60 d 后,低濃度水平硫粉處理地上部Cd 提取量顯著高于硫酸亞鐵處理,中、高濃度水平硫酸亞鐵處理地上部Cd 提取量顯著高于硫粉處理,而同一濃度水平下,硫粉、硫酸亞鐵處理根部Cd提取量無顯著差異。從總體上看,施加適量不同硫肥60 d可有效提高伴礦景天地上部、根部Cd 提取量,其中FeRH 提取效果最好。

    圖2 穴施不同硫肥后伴礦景天地上部、根部Cd提取量Figure 2 Cd extraction from the shoot and root of S. plumbizincicola with different sulfur fertilizers

    2.5 穴施不同硫肥后土壤Cd全量

    穴施不同硫肥強化劑60 d 后,土壤Cd 全量較CK顯著降低(表4),植物Cd提取率較CK顯著提高,土壤Cd 含量由修復(fù)前 0.65 mg·kg降到 0.21~0.49 mg·kg。在硫粉處理60 d 后,植物Cd 提取率達(dá)19.3%~27.9%,其中SRH 的植物Cd 提取率最高。在硫酸亞鐵處理60 d 后,植物Cd 提取率達(dá)19.3%~44.5%,其中FeRH 的植物Cd 提取率最高。同時,F(xiàn)eRH 的植物Cd提取率顯著高于SRH 的。總之,穴施不同硫肥60 d可有效提高伴礦景天對土壤Cd 的提取與修復(fù),其中FeRH修復(fù)效果最好。

    表4 施加不同硫肥對土壤重金屬Cd的修復(fù)效果Table 4 Remediation effect of applying sulfur and iron fertilizer on soil heavy metal Cd

    3 討論

    3.1 穴施不同硫肥對土壤pH與DTPA-Cd的影響

    土壤pH和重金屬有效態(tài)是影響植物提取率的重要因素,有研究表明伴礦景天更適合修復(fù)土壤pH 為4.5~5.5 的偏酸性 Cd 污染土壤。在本研究中,土壤pH 較種植前下降0.91個單位。前人研究表明經(jīng)過伴礦景天或東南景天提取,土壤pH 可降低0.1~0.8個單位,這可能與景天根系分泌有機酸或根際存在大量陽離子誘導(dǎo)根際酸化有關(guān)。硫粉、硫酸亞鐵作為酸性肥料,穴施于土壤后經(jīng)化學(xué)或微生物作用產(chǎn)生H,可明顯降低土壤pH。通常情況下,土壤pH 是影響土壤重金屬沉淀溶出和吸附-解吸過程的關(guān)鍵因素。有研究表明隨著土壤pH的降低,土壤膠體負(fù)電荷減少,H競爭效應(yīng)增強,從而減弱金屬離子在土壤固相上的吸附并提高土壤重金屬有效性。硫粉在好氧條件下30 d內(nèi)可被快速氧化成硫酸鹽,釋放質(zhì)子,酸化土壤。在本研究中,穴施硫粉30 d土壤DTPA-Cd含量最高,并隨著提取量的增加,60 d后含量減少(表2、圖2)。而在硫酸亞鐵處理下,土壤DTPA-Cd 含量的動態(tài)變化(表2)可能是因為隨著H的添加,土壤重金屬呈很慢→緩慢→迅速釋放規(guī)律,也可能是穴施30 d 后植物Cd 提取量大于期間土壤Cd 活化量,60 d后植物Cd 提取量小于期間土壤Cd 活化量,使得穴施60 d時的DTPA-Cd含量大于30 d時造成的。

    3.2 穴施不同硫肥對伴礦景天生物量和Cd含量的影響

    3.3 穴施不同硫肥對伴礦景天Cd提取率的影響

    植物Cd 提取率是體現(xiàn)植物修復(fù)效果的關(guān)鍵指標(biāo)。穴施不同硫肥60 d 后,除SRM 外,其他處理隨著穴施濃度的提高,植物地上部Cd 提取率及提取量逐漸提高。植物Cd 提取量不僅受土壤pH 與DTPACd 含量的影響,同時也受土壤特性、微生物群落等影響。SRM 處理較低的Cd 提取量可能是由于土壤不均勻造成土壤特性差異所致,但這還有待進(jìn)一步研究驗證。

    在每公頃穴施79~315 kg 硫粉處理下,SRL、SRH處理的植物Cd 提取率、提取量較高,提取率分別為22.6%、27.9%,提取量較CK分別提高65.8%、105.3%??紤]到經(jīng)濟(jì)與生態(tài)效益,SRL 處理效果較好,其在保證較好提取效果的同時,相對于SRH 處理每公頃可節(jié)省約6 000元。土培試驗研究表明,基施0.5~2.0 g·kg硫粉可使伴礦景天地上部Cd 提取量較不施硫粉處理提高41.8%~82.6%。顯然,在伴礦景天旺盛期穴施硫粉不僅每公頃可節(jié)省585~3 521 kg 硫粉,而且地上部Cd提取量更高,修復(fù)效果更好,這可能是因為在生長旺盛期根系微生物活性較高,可更好地促進(jìn)植物對重金屬的吸收。在每公頃穴施63~252 kg硫酸亞鐵處理下,F(xiàn)eRH 處理植物Cd提取率、提取量最高,提取率達(dá)44.5%,提取量較CK提高226.3%。且FeRH處理植物Cd提取率、提取量顯著高于SRH處理,這可能是因為硫酸亞鐵不僅有效提高土壤DTPA-Cd 含量,而且在根圍形成的鐵錳氧化物膠體可吸附更多的Cd。雖然FeRH 處理每公頃成本約為3 900 元,大約比SRL 處理每公頃高出2 025 元,但FeRH 處理修復(fù)效率高出1倍。而每年種植經(jīng)濟(jì)作物每公頃利潤約為12 000~15 000元,由此可見,F(xiàn)eRH處理修復(fù)效果顯著優(yōu)于SRL處理。目前施加強化劑的方式大多為基施,而基施強化劑施用量遠(yuǎn)大于穴施,且更易引起強化劑的過量施加,造成土壤過度酸化,降低土壤肥力并引發(fā)二次污染;而采用穴施進(jìn)行精準(zhǔn)控量施加,不僅降低了強化劑使用成本,同時也降低或避免了基施可能產(chǎn)生的不利影響。從總體看,該修復(fù)模式不僅有效提高了伴礦景天提取率,縮短修復(fù)周期,而且其經(jīng)濟(jì)綠色的強化劑及簡單高效的施用方式也易被農(nóng)民接受應(yīng)用,是一種強化伴礦景天提取偏中堿性土壤Cd的潛在方法,具有實際應(yīng)用價值。

    4 結(jié)論

    (1)穴施硫粉、硫酸亞鐵不僅會酸化中性Cd污染土壤,活化土壤Cd的植物有效性,而且可以補充植物生長所需的硫、鐵元素,促進(jìn)伴礦景天的生長。

    (2)穴施硫粉、硫酸亞鐵可有效提高伴礦景天對Cd 的吸收、轉(zhuǎn)運和提取率,大幅提高伴礦景天對Cd的吸收富集量,是輔助伴礦景天提取土壤Cd 的高效強化劑。

    (3)結(jié)合經(jīng)濟(jì)與生態(tài)效益,于伴礦景天壯苗期每公頃施79 kg硫粉或252 kg硫酸亞鐵均能達(dá)到較好的植物Cd 提取效率,可作為修復(fù)中性Cd 污染大田的推薦施用劑量。其中硫酸亞鐵處理修復(fù)效果最為明顯,可使植物Cd提取效率達(dá)到最高。

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